Herstel van laaglandbeken door het herintroduceren van macrofauna

(1)

OBN Ontwikkeling en Beheer Natuurkwaliteit 1

Herstel van laaglandbeken door

het herintroduceren van

macrofauna

Ralf C.M. Verdonschot Hein H. van Kleef Piet F.M. Verdonschot

(2)

Rapport nr. 2015/OBN199-BE Driebergen, 2015

Deze publicatie is tot stand gekomen met een financiële bijdrage van BIJ12 en het Ministerie van Economische Zaken.

Teksten mogen alleen worden overgenomen met bronvermelding.

Foto voorkant: Mannetje van Lepidostoma basale. Inzet linksboven Heelsumse beek bij Heelsum, rechtsonder de Rode beek bij Rothenbach. R.C.M. Verdonschot

Deze uitgave kan schriftelijk of per e-mail worden besteld bij de VBNE onder vermelding van code 2015/OBN199-BE en het aantal exemplaren.

Oplage 125 exemplaren

Samenstelling R.C.M. Verdonschot, Alterra

H.H. van Kleef, Stichting Bargerveen P.F.M. Verdonschot, Alterra

Druk KNNV Uitgeverij/KNNV Publishing

Productie Vereniging van Bos- en Natuurterreineigenaren (VBNE) Adres : Princenhof Park 9, 3972 NG Driebergen Telefoon : 0343-745250

(3)

Voorwoord

Het doel van het Kennisnetwerk Ontwikkeling en Beheer Natuurkwaliteit (OBN) is het

ontwikkelen, verspreiden en benutten van kennis voor terreinbeheerders over natuurherstel, Natura 2000, leefgebiedenbenadering en ontwikkeling van nieuwe natuur.

Nederland heeft circa 17.000 kilometer beken, waarvan een groot deel niet voldoet aan de ecologische kwaliteitsdoelen en normen gesteld vanuit de KaderRichtlijn Water (KRW). De kwaliteit laat sterk te wensen over: van de Europese landen neemt Nederland de tweede laatste positie in wat betreft de kwaliteit van de beken en rivieren. Op een groot aantal locaties zijn inmiddels beekherstelmaatregelen genomen, waaronder hermeandering van de beekloop. Bij veel hermeanderingsprojecten wordt onmiddellijk gedacht aan het bijsturen van morfologische degradatie en onnatuurlijk peilbeheer. Met de implementatie van de KRW zijn dergelijke maatregel(pakketten) in een stroomversnelling gekomen.

Het resultaat van beekherstel blijft biologisch gezien op veel plekken achter ten opzichte van de positieve ontwikkelingen met betrekking tot de waterkwaliteit. Een belangrijke reden hiervoor is dat veel voor laaglandbeken kenmerkende soorten maar een beperkt

verspreidingsvermogen hebben. Door habitatvernietiging en vervuiling zijn deze typische soorten teruggedrongen in kleine, geïsoleerde populaties. De kans op terugkeer is hierdoor minimaal. In dit soort gevallen kan herintroductie een uitkomst zijn.

Het doel van dit onderzoek is het ontwikkelen en toetsen van het overbrengen van een associatie van beekongewervelden van een “bron”-beeksysteem naar een inmiddels abiotisch geschikt en hersteld of nieuw “doel”-beeksysteem. Hierbij is het overbrengen niet gericht op het herstellen van een historische situatie of gewenste referentie maar op het verbeteren van het functioneren van het beeksysteem met een verhoging van de passende

biodiversiteit.

In het rapport wordt geschetst hoe een herintroductie als herstelmaatregel moet worden voorbereid en uitgevoerd. De stroomschema’s in paragraaf 3.1 en hoofdstuk 6 bieden hiervoor een leidraad. Naast een onderbouwing op basis van literatuurgegevens,

veldonderzoek en laboratoriumexperimenten is bij wijze van voorbeeld een herintroductie daadwerkelijk uitgevoerd. De bevindingen hiervan zijn ook in dit rapport beschreven. Ik wens u veel leesplezier

Drs. T.J. Wams

(4)

Inhoudsopgave

Samenvatting 6 Summary 8 Dankwoord 11 1 Introductie 13 1.1 Aanleiding 13 1.2 Terminologie 13 1.3 Waarom herintroduceren? 14

1.4 Herintroducties van beek-ongewervelden in de praktijk 15

1.5 Herintroductie als beekherstelmaatregel 16

1.6 Leeswijzer 16

2 Doelformulering (fase 1) 21

2.1 Introductie 21

2.2 Doelformulering 21

2.3 Afbakening associatie van beekongewervelden 22

2.4 Casus: beschrijving van het doelsysteem 22

3 Stappenplan voor onderbouwing en toetsing haalbaarheid (fase 2) 27

3.1 Introductie 27

3.2 Selectie van soorten die in aanmerking komen voor herintroductie in een

beektraject (stap 1) 27

3.3 Selecteren van functioneel belangrijke soorten (stap 2) 33 3.4 Autoecologie geselecteerde soorten (stap 3) 39

3.5 Toetsen doelsysteem (stap 4) 41

3.6 Vaststellen van de huidige verspreiding soort en selectie bronpopulatie (stap

5) 42

3.7 Inschatting kans op meeliften ongewenste soorten (stap 6) 44

4 Voorbereiding van de uitvoering: praktische aspecten en methodische

onderbouwing (fase 3) 49

4.1 Introductie 49

4.2 Keuze levensstadium 49

4.3 Het verzamelen van individuen en het verlies tijdens bemonstering, transport

en opslag 51

4.4 Overleving op de lange termijn: een experimentele test van de invloed van biotische interacties en milieuomstandigheden 58

(5)

4.5 Optimalisatie van de uitzet-techniek 65

5 De veldexperimentele introductie van Lepidostoma basale in het doelsysteem de

Heelsumse beek 68

5.1 Keuze van de uitzetlocatie binnen de beek 68

5.2 Het uitzetten in het doelsysteem en de directe respons na uitzetting 69

5.3 Resultaten op de korte termijn 72

5.4 Aanbevelingen (toekomstige) monitoring 74

6 Protocol uitzetten macrofauna 77 7 Discussie en aanbevelingen 79

8 Literatuur 82

(6)

Samenvatting

Aanleiding en doel

Beekherstel heeft op een aantal plekken in Nederland geleid tot een verbetering van de milieuomstandigheden. Desondanks blijft het resultaat biologisch gezien vaak achter, veel kenmerkende soorten voor laaglandbeken van een goede ecologische kwaliteit zijn nog niet teruggekeerd. Een belangrijke reden hiervoor is dat veel van deze soorten een beperkt verspreidingsvermogen hebben en ook nog eens door habitatvernietiging en vervuiling teruggedrongen zijn in kleine, geïsoleerde populaties. Des te verder een herstelde beek van bronpopulaties af ligt, des te kleiner is de kans op kolonisatie. Het ontbreken van soorten die oorspronkelijk in een ecosysteem thuishoren is problematisch en remt of blokkeert verder ecologisch herstel. De reden hiervoor is de belangrijke rol die ongewervelden spelen in het functioneren van beekecosystemen, bijvoorbeeld via de afbraak van organisch materiaal. In dit soort situaties kan herintroductie als herstelmaatregel worden overwogen. Het doel van herintroductie als beekherstelmaatregel is dus niet zozeer gericht op het herstellen van een levensgemeenschap van een historische situatie of gewenste referentie maar op het

verbeteren van het functioneren van het beeksysteem met een verhoging van de diversiteit aan functionele groepen.

Aanpak

Uit literatuuronderzoek bleek dat er weinig gecoördineerde en gedocumenteerde

herintroducties van ongewervelden in beken en rivieren zijn uitgevoerd. Het succes van deze acties was ook nog eens wisselend. Dit was reden om in deze studie een generiek raamwerk op te stellen voor herintroducties als beekherstelmaatregel. Dit raamwerk is onderbouwd met literatuur, laboratorium- en veldonderzoek en wordt geïllustreerd aan de hand van een casus: de mogelijkheden voor herintroductie van haften, steenvliegen en kokerjuffers in de Heelsumse beek op de zuidelijke Veluwe. Het raamwerk heeft twee hoofdonderdelen. Ten eerste een stappenplan waarin de selectie van soorten plaatsvindt en de haalbaarheid getoetst wordt. Ten tweede een protocol voor de uitvoering, waarin de methodiek en praktische aspecten aan bod komen.

Stappenplan voor soortselectie

Het stappenplan start met de selectie van soorten die in aanmerking komen voor

herintroductie in een hersteld beektraject. Hiervoor moet worden vastgesteld welke soorten nog voorkomen in het doelsysteem en welke ontbreken. De soortenpoule kenmerkend voor het beektype waartoe de doel-beek behoort, is hierbij het uitgangspunt. Deze wordt vergeleken met de soorten waargenomen in de regio waarin de doel-beek ligt, dus op een hoger schaalniveau dan de beek alleen, waarbij een overbruggingsafstand van vijf kilometer tussen beken als uiterste grenswaarde gebruikt werd. Vervolgens wordt naar de functionele rol gekeken van de ontbrekende soorten op basis van de functionele voedingsgroepen. Wat betreft ecosysteem functioneren zijn de beste kandidaten soorten die een rol vervullen die ontbreekt in de beek en voorkomen in hoge dichtheden en/of een hoge biomassa hebben. De volgende stap is een risicoanalyse van zowel het doel- als het bronsysteem. Van de gekozen soorten worden de (a)biotische habitateisen samengevat in een habitat- en

systeemgeschiktheidsmodel, waarna de geschiktheid van het doelsysteem getoetst kan worden. Ook de huidige vindplaatsen van de soorten moeten worden onderzocht om er duurzaam exemplaren te kunnen verzamelen en om het risico op het meeliften van uitheemse soorten in te kunnen schatten. Uit de Heelsumse beek-casus bleek dat na het doorlopen van het stappenplan voor de drie insectenordes slechts één soort een geschikte kandidaat was voor herintroductie, namelijk de kokerjuffer Lepidostoma basale.

(7)

OBN Ontwikkeling en Beheer Natuurkwaliteit 7 Voorbereiding

Voordat er gestart kan worden met herintroduceren moeten eerst voldoende exemplaren van de geselecteerde soorten beschikbaar zijn. Als richtlijn op basis van eerdere herintroducties is tenminste 500 exemplaren het minimumaantal voor de startpopulatie. Larven of

volwassen dieren zijn de meeste geschikte levensstadia. Veldonderzoek liet zien dat

ongerichte netbemonsteringen onvoldoende exemplaren per soort opleverden, niet doordat er veel sterfte optrad tijdens de bemonstering zelf, het transport of de opslag, maar

simpelweg door een veel te lage trefkans. Twee opties waren wel kansrijk: gericht handmatig verzamelen en kweken. Binnen de casus werd de eerste techniek met succes toegepast. Wanneer een soort in een nieuwe omgeving wordt geplaatst, treden er interacties op met de daar aanwezige gemeenschap. De dieren moeten zich positioneren ten opzichte van

voedselbronnen, schuilplaatsen enzovoorts terwijl er allerlei andere soorten al aanwezig zijn. Om een idee te krijgen van de consequenties deze situatie, is een lange-termijn-experiment uitgevoerd in kunstbeken, waarbij de soorten van de casus als uitgangspunt zijn genomen. Larven van L. basale werden uitgezet in een levensgemeenschap van zes andere soorten kokerjuffers onder verschillende milieuomstandigheden (habitatheterogeniteit en

stroomsnelheid werden gevarieerd). Vervolgens werd gekeken hoeveel dieren er uitvlogen en of er verschillen waren in hun conditie. Uiteindelijk bereikte 57% het volwassen stadium. Daarnaast bleek dat een hoge habitatheterogeniteit tot meer overleving leidde, wat een indicatie was dat beektrajecten met substraatmozaïeken de meest optimale uitzetlocaties waren.

Een ander belangrijk aspect van herintroducties is het uitzetten zelf. De wijze waarop dit gebeurt, kan invloed hebben op het aantal dieren dat overleeft. Wanneer dieren met de stroming meegenomen worden, kan dit er namelijk toe leiden dat ze in ongeschikt habitat terecht komen. Dit principe is getest voor L. basale in kunstbeken door verschillende uitzettechnieken toe te passen (direct in waterkolom of op bodem en indirect via een eerder gekoloniseerd kunstmatig substraat) bij oplopende stroomsnelheid en substraatruwheid. Op stromingsluwe plekken maakt het niet veel uit welke techniek wordt toegepast, terwijl bij hogere stroomsnelheden vooral het type substraat invloed heeft op de toe te passen techniek. Het kunstmatig substraat bleek de meest efficiënte keuze.

Uitvoering

Het succes van een herintroductie is af te leiden aan de hand van drie fasen. Na het uitzetten van de dieren start de eerste fase: overlevingsfase. Hierin moeten de dieren het volwassen stadium bereiken en zich succesvol voortplanten. Lukt dit, dan gaat de volgende fase in; de opbouwfase, waarin de populatie binnen de beek gaat groeien. Dat is het moment waarop de herintroductie geslaagd is. Echt een groot succes is het wanneer de dieren zich over

nabijgelegen beken gaan verspreiden; de expansiefase. Dit waarborgt het langdurig voortbestaan van de populatie.

In de Heelsumse beek zijn op 12 maart 2014 zijn 2400 larven van L. basale uitgezet op één punt in de beek. De meest optimale plek werd bepaald op basis van de eisen uit het habitat- en systeemgeschiktheidsmodel en de aanwezigheid van een heterogeen mozaïek van

substraattypen. De dieren werden uitgezet op de kunstmatige substraten. Direct na het uitzetten bleken de larven zich lopend in stroomafwaartse richting over de beekbodem te verplaatsen (na 1 dag tot 25 meter stroomafwaarts). Er trad geen drift in de waterkolom op. Een maand later werd de soort nog als larve in het traject waargenomen en in de zomer werden lege popkokers gevonden, waaruit bleek dat dieren het volwassen stadium hadden bereikt. De komende jaren zal monitoring in het vroege voorjaar voor de larven en het late voorjaar-zomer voor de volwassen dieren moeten uitwijzen of de soort zich succesvol heeft gevestigd en de volgende fase bereikt is. Ook moeten de naastgelegen beken in de

monitoring meegenomen worden, zodat een eventuele uitbreiding langs de zuidelijke Veluwerand kan worden vastgesteld. Verder zou ook onderzocht kunnen worden of de soort een significant effect op het ecosysteem functioneren heeft — de soort is een ecosysteem engineer — bijvoorbeeld door bladafbraak en nutriëntenstromen te volgen.

(8)

Summary

Background and overall aim

Stream restoration in the Netherlands resulted locally in the improvement of environmental conditions. Nevertheless, biologically the results are less promising, as many species

characteristic of sandy lowland streams with a high ecological quality have not yet returned. Important reasons for the lack of response are related to the low dispersal capacity of many stream organisms and the fact that many species nowadays —as a result of habitat

destruction and fragmentation — have a very restricted distribution and often occur in very small populations. With an increasing distance between a restored stream and streams containing source populations, its colonization potential decreases strongly.

The consequences of the absence of species characteristic for stream ecosystems can be profound and could inhibit or even block further ecological restoration. The reason for this is the important role invertebrates play in the functioning of stream ecosystems, for example, by facilitating the maintenance of ecosystem processes such as the decomposition of organic material. In a situation like this reintroduction of macroinvertebrate species can be

considered as a restoration measure, not with the purpose to recreate a historical reference or desired situation, but to improve the functioning of the stream ecosystem by increasing the diversity of functional groups.

Approach

A literature search showed that the number of coordinated and documented reintroductions of invertebrates in European streams and rivers was low and that many attempts were unsuccessful. Therefore, in this study a generic framework for reintroductions as a stream restoration measure was developed based on descriptions in the scientific literature and supported by laboratory and field studies. The application of the framework is illustrated by a case study in which the potential for reintroduction of mayflies, stoneflies and caddisflies in the stream Heelsumse beek on the southern Veluwe was investigated. The framework consists of two main components: 1.) a roadmap describing the procedure to select suitable species and to assess the feasibility of reintroduction for the selected species, 2.) a protocol for the actual reintroduction in which the methodology and practical aspects are described. Species selection

The first step was to select those species which are eligible for reintroduction into the

restored stream by determining which species of the species pool characteristic of the stream type to which the target stream belongs are present in the target system. Not only the target stream itself is taken into account, but also the species present in the larger drainage area surrouding the restored stream to determine the composition of the regional species pool. An interspersion distance of five kilometres between streams was used as the maximum

distance which could be bridged by dispersing individuals. Second, based on the functional feeding groups and trophic level of the species, it is determined which functional roles are currently missing in the restored stream. The species which perform a functional role which is absent in the stream and which generally occur in high densities or have a high biomass are regarded as the best candidates for reintroduction. The third step is a risk assessment for both the target and the source stream. For the chosen species (a)biotic habitat

requirements are summarized in a habitat suitability model, which can be used to determine the suitability of the target system for the chosen species. Furthermore, the waters acting as a source for reintroduction for the selected species should be examined to prevent depletion of these populations as well as assess the risk of accidently introducting non-native species into the target system. In the Heelsumse beek case study on the three insect orders only

(9)

OBN Ontwikkeling en Beheer Natuurkwaliteit 9 one species appeared to be a suitable candidate for reintroduction, namely the caddisfly Lepidostoma basale.

Preparations to be able to carry out a reintroduction

A reintroduction is only possible if sufficient individuals of the selected species are available. Based on previous reintroductions, at least 500 inviduals can be regarded as the minimum to start a new population. For the studied groups, larvae or adults appeared to be the most suitable life stages to collect in the field. Samping whole communities using a Surber-sampler yielded insufficient individuals per species, not because the losses occurring during the sampling, transportation or storage were too high, but simply as a result of a too low chance of collecting individuals of the target species with undirected sampling. Two other options appeared to be quite promising: hand collecting the target species in the field and rearing the species in the laboratory. In the case study the former was successfully applied. When a species is placed in a new environment, interactions occur with the community already present in the stream. The introduced animals must position themselves in relation to, for example, food sources and refuges which are potentially occupied by other species. To gain more insight into the consequences of such a situation for the introduced species, a long-term experiment was carried out in stream mesocosms using the caddisfly community of the case study. Larvae of L. basale were placed in a community consisting of six species of caddisflies under different environmental conditions (habitat heterogeneity and flow rate were varied). It was examined how many individuals succesfully emerged and if there were differences in fitness of the adults between treatments. In total, 57% of the L. basale larvae introduced into the mesocoms reached the adult stage. It turned out that there was a positive effect on survival of increasing habitat heterogeneity, indicating that stream sections with substrate mosaics were the most suited introduction locations for this species.

Another important aspect of reintroduction is the way the animals are introduced into the stream, because this could affect the number of animals which initially survives. For

example, if larvae are carried downstream with the flow, this could mean that they end up in unsuitable habitat, resulting in mortality. This principle has been tested for L. basale in stream mesocosms by applying three different release techniques under different levels of flow and substrate roughness: release into the water column, placed on the bottom substrate by hand and release using precolonized artificial substrates. Under low flow conditions the were no differences between the release techniques, whereas at higher current velocities especially the substrate roughness influenced which technique yielded the best results. Overall, the precolonized artificial substrate proved to be the most efficient choice. The actual reintroduction

Reintroduction success can be divided into three phases. A reintroduction starts with the survival phase; after the animals have been released, they have to reach the adult stage and reproduce successfully. If successful, the second phase is reached, consisting of the build-up of the population. If population growth occurs, the reintroduction could be considered successful, at least on the short term. Long-term success occurs when the animals spread to nearby streams; the expansion phase. This ensures the long-term survival of the population. In the stream Heelsumse beek 2400 larvae of L. basale were released on 12 March 2014, all in the same stream section. The most optimal release site was determined on the basis of the requirements described in the habitat suitability model and the presence of a

heterogeneous mosaic of substrate types. The animals were released on artificial substrates. Immediately after release the larvae spread in downstream direction over the stream bottom (after 1 day up to 25 meters downstream). No drift in the water column was recorded. One month later the species was still observed as a larva and in the summer empty pupal cages were found, indicating that the animals had reached the adult stage. The coming years, monitoring in early spring to detect the larvae and in late spring-summer to detect the adults has to take place to determine whether the species has been established successfully. Also the adjacent streams should be included in the monitoring scheme, to be able to record any expansion along the edge of the southern Veluwe. Furthermore, it could also be

(10)

OBN Ontwikkeling en Beheer Natuurkwaliteit 10 engineer, has a significant impact on the functioning of the stream ecosystem, for example, by following leaf decomposition and nutrient flows.

(11)

Dankwoord

Rob Gerritsen (Waterschap Vallei en Veluwe) en Barend van Maanen (Waterschap Roer en Overmaas) maakten het mogelijk het praktische gedeelte van deze studie uit te voeren. Dorine Dekkers, Lila Reinhard, Jan Kuper en Albert Dees hebben geholpen bij het veldwerk, de experimenten en het determineren van macrofauna. Thijs Belgers van de visstand beheer commissie Roer was zeer behulpzaam bij het bemonsteren van de Rode beek. Hans Hop (Aqualysis Waterlaboratorium) leidde de bemonstering voor het meetnet op de uitzetlocatie in goede banen en controleerde monsters op de aanwezigheid van de uitgezette soort. Het deskundigenteam Beekdallandschap begeleidde het onderzoek.

(12)

(13)

1 Introductie

1.1 Aanleiding

De macrofauna van beken wordt sterk bedreigd door menselijke invloeden, variërend van eutrofiëring, organische belasting, wateronttrekking, rechttrekken van beken tot het verwijderen van beekbegeleidend bos. Consequentie hiervan is dat veel soorten zijn teruggedrongen tot kleine en daarmee vaak ook kwetsbare populaties. Op verschillende plekken zijn de omstandigheden verbeterd ten opzichte van enkele decennia geleden, waardoor nieuw potentieel leefgebied is ontstaan voor de verdwenen soorten. Toch keren deze soorten meestal niet meer terug (Sundermann et al. 2011). Ook in Nederland zijn de resultaten van veel beekherstelprojecten biologisch gezien teleurstellend. Soms is een project te kleinschalig, zijn niet alle drukfactoren aangepakt of is de hersteltijd te kort geweest. Toch zijn er veel locaties waar deze argumenten niet opgaan. Herstel lijkt hier achterwege te blijven door biologische factoren, zoals dispersie- en kolonisatiecapaciteit van de gewenste soorten.

De veranderingen in het landschap hebben grote dispersiebarrières gecreëerd voor aquatische insecten, waardoor het vaak niet meer mogelijk is voor soorten om zich tussen stroomgebieden te verplaatsen (Malmqvist 2000; Nijboer 2004). Verplaatsingen vinden namelijk voornamelijk plaats in stroomop- en afwaartse richting, terwijl laterale verplaatsingen naar andere beken zelden over grote afstanden plaatsvinden. Er zijn aanwijzingen dat beekmacrofauna meestal niet in staat is zich verder dan 5 kilometer te verplaatsen (Sundermann et al. 2011). De benedenlopen, waar

uitwisselingen van individuen tussen stroomgebieden zou kunnen plaatsvinden, zijn nu juist het sterkst aangetast, waardoor uitwisseling vrijwel onmogelijk gemaakt wordt. Daarnaast brengen de overgebleven kleine populaties onvoldoende kolonisten voort om succesvol nieuwe gebieden te koloniseren, omdat die dieren die zich lateraal verplaatsen zeer grote kans hebben te sterven voordat een nieuwe beek gevonden is.

De enige oplossing is of hele beeksystemen herstellen en zo de dispersiebarrières wegnemen, waardoor dispersiemogelijkheden voor soorten vergroot worden en afwachten tot kolonisatie plaatsvindt. Behalve dat dit vaak onmogelijk is door de schaal waarop maatregelen genomen moeten worden en daardoor meestal conflicterend is met het aanliggend landgebruik is het een proces dat speelt op de lange tot zeer lange termijn (tenminste decennia, maar waarschijnlijk eeuwen). Alternatief is soorten die zich slecht verspreiden uit te zetten op die plekken binnen het natuurlijke verspreidingsgebied die na het nemen van herstelmaatregelen qua

milieuomstandigheden weer geschikt zijn.

1.2 Terminologie

Het door de mens verplaatsen van soorten van het ene waterlichaam naar het andere wordt aangeduid met de term translocatie. Het verplaatsen van dieren naar plekken waar deze niet voorkomen kan binnen een verschillende context plaatsvinden (Olden et al. 2011; Schwartz et al. 2012; IUCN 2013). Er zijn dan ook drie vormen van translocatie te onderscheiden:

1. Herintroductie, het uitzetten van soorten binnen het historische verspreidingsgebied op plekken waar de soorten niet (meer) voorkwamen. Bijplaatsing, waarbij kleine populaties versterkt worden door dieren van elders te halen, valt hier ook onder.

(14)

2. Relocatie of geassisteerde kolonisatie (of migratie), het verplaatsen van soorten populaties of genotypes naar buiten het historisch verspreidingsgebied met als doel een soort te beschermen tegen de invloeden van veranderingen in het milieu, zoals klimaatverandering. 3. Onbewuste of bewuste translocaties: de verplaatsing van soorten binnen of buiten hun

oorspronkelijk verspreidingsgebied met bijvoorbeeld ballastwater en schoningsapparatuur of door uitzetten van soorten afkomstig uit de aquariumhandel of voor

consumptiedoeleinden.

1.3 Waarom herintroduceren?

Een belangrijk argument om te kiezen voor herintroductie is dat ongewervelden een belangrijke rol spelen in het functioneren van beekecosystemen. In beken omvat dit met name het omzetten van organisch materiaal en daarmee het sturen van de nutriëntenhuishouding (Wallace en Webster 1996; Covich et al. 2004; Woodward et al. 2009). De theorie is dat biotische interacties

buitengewoon belangrijk worden voor het ecosysteem functioneren nadat een systeem abiotisch hersteld is. Met name de terugkeer van sleutelsoorten (‘ecosystem engineers’) kan het

functioneren van het systeem naar een hoger niveau tillen. Er zijn ook steeds meer aanwijzingen dat een hoge biodiversiteit per se zorgt voor een beter functionerend ecosysteem (Hooper et al. 2005; Isbell et al. 2011; Woodward et al. 2012), doordat soorten elkaar aanvullen en zelfs faciliteren. Bij wisselende milieuomstandigheden is de veerkracht bij de aanwezigheid van veel soorten groter, omdat wanneer een soort het slecht doet andere soorten de functionele rol hiervan kunnen overnemen. Omgekeerd maakt het ontbreken van soorten het systeem gevoelig voor nieuwe verstoringen, aangezien het aantal soorten dat een bepaalde rol in het ecosysteem functioneren kan overnemen verminderd is. Herintroductie van functioneel belangrijke soorten wordt dan ook gezien als een legitieme optie bij het herstel van aquatische systemen (IUCN 2013) en de noodzaak hiervan voor succesvol beekherstel wordt meer en meer benadrukt (Sundermann et al. 2011; Haase et al. 2013).

Een ander argument om te kiezen voor herintroductie is het voorkomen van de vernietiging van kleine geïsoleerde populaties door menselijke invloeden, zoals door verdroging, habitatvernietiging, eutrofiering en organische belasting. In dit kader wordt ook wel aan versterking van bestaande kleine geïsoleerde populaties gedaan met organismen van andere populaties binnen het

verspreidingsgebied, met als doel het aantal individuen in de populatie te vergroten, een meta-populatie structuur te creëren (nieuwe meta-populaties als ‘stepping stones’ tussen bestaande

populaties), of de genetische diversiteit te verhogen om inteelt te voorkomen. De afgelopen jaren is een nieuwe stap gezet, namelijk het bewust verplaatsen van soorten naar plekken buiten hun oorspronkelijk verspreidingsgebied, de zogenoemde geassisteerde kolonisatie (Olden et al. 2011; Schwartz et al. 2012). De reden hiervoor is soorten te redden van de effecten van

klimaatverandering.

Tenslotte zijn er nog een aantal andere redenen om organismen bewust uit te zetten (IUCN 2013), bijvoorbeeld om esthetische redenen, het vrijlaten van herstelde dieren uit opvangcentra, ten behoeve van commerciële doelen of recreatie, plaagbeheersing (zowel door natuurlijke vijanden uit te zetten om plaagdieren te bestrijden als de plaagdieren zelf verplaatsen om overlast te

voorkomen; Limburgse bevers worden om die reden verplaatst naar andere delen van het land) enzovoorts. Vanuit een ecosysteemherstel-perspectief kunnen deze redenen beschouwd worden als niet legitiem, omdat ze niks te maken hebben met de reden om over te gaan tot herintroductie of geassisteerde kolonisatie, namelijk het verlies van connectiviteit tussen stroomgebieden door menselijk handelen. Kortom, het verhogen van de ecologische integriteit van een systeem of het verbeteren van de status van een soort door het vergroten van populaties zijn de belangrijkste redenen om over te gaan tot herintroductie van soorten in (herstelde) beeksystemen.

Naast deze positieve aspecten zijn er ook verschillende redenen om terughoudend te zijn met de translocatie van organismen (Popescu en Hunter 2012; Schwartz et al. 2012). Ten eerste blijkt uit gevallen in het verleden dat het vooraf nooit exact te voorspellen is hoe een herintroductie of

(15)

geassisteerde kolonisatie uit zal pakken in de praktijk. De belangrijkste oorzaak hiervoor is dat vrijwel van geen enkele soort de autoecologie tot in het kleinste detail bekend is, met name op het gebied van biotische interacties. Er kunnen dus altijd onverwachte factoren een rol spelen.

Belangrijk hierbij is dat herintroductie pas ter sprake kan komen op het moment dat alle bedreigingen voor de soort tot een aanvaardbaar niveau zijn gereduceerd op de

herintroductielocatie (IUCN 2013). Op het moment dat een factor over het hoofd gezien is, dan kan een soort ondanks dat het lijkt dat aan alle eisen voldaan is, toch niet succesvol zijn. Aansluitend op het eerste punt kunnen soorten ook onverwacht reageren na herintroductie, bijvoorbeeld invasief gedrag gaan vertonen (Olden et al. 2011). Echter, specialistische soorten verplaatsen binnen hun verspreidingsgebied wordt gezien als weinig risicovol (Olden et al. 2011; Popescu en Hunter 2012).

Ten tweede wordt er door over te gaan tot het uitzetten van organismen geïnterfereerd in

natuurlijke processen. Er is bijvoorbeeld weinig bekend over de werkelijke dispersiecapaciteit van aquatische insecten (Bilton et al. 2001). Ondanks de lage dispersiecapaciteit van de meeste beekongewervelden laten genetische studies zien dat er ook over grote afstanden uitwisseling kan plaatsvinden (bijv. Engelhardt et al. 2008). Dit zijn echter zeldzame gebeurtenissen en daarmee processen die spelen op de lange tot zeer lange termijn (Haase et al. 2013). Tegen het interfereren in natuurlijke processen kan worden ingebracht dat de grootschalige degradatie van het landschap een dusdanige interferentie is geweest in natuurlijke ecosystemen dat van compleet natuurlijke processen sowieso geen sprake meer is. Organismen kunnen zich waarschijnlijk niet meer

verspreiden op een natuurlijke manier door het grote aantal door de mens gecreëerde barrières — die er in het verleden veel minder aanwezig waren — waardoor de waarde van de genetische studies die laten zien dat er ooit uitwisseling heeft plaatsgevonden van minder waarde lijken te zijn. Verder kan een herintroductie nu juist leiden tot het verbeteren van het verloop van natuurlijke processen, waarvan andere soorten weer kunnen profiteren.

Tenslotte kunnen nieuwe ziekten of parasieten geïntroduceerd worden die effect kunnen hebben op andere soorten van de levensgemeenschap. Wat betreft beek-ongewervelden is kennis op dit gebied beperkt, maar ook in beken zijn er voorbeelden van grote populatiereducties van bepaalde soorten door pathogenen (Aldermann 1984; Kohler en Wiley 1997).

1.4 Herintroducties van beek-ongewervelden in de

praktijk

Het aantal gecoördineerde en gedocumenteerde herintroducties van ongewervelden in beken en rivieren is klein, zeker in vergelijking met bijvoorbeeld het aantal herintroducties van beekvissen. De enige drie soorten die in Europa wel veel worden uitgezet zijn de Europese rivierkreeft (Astacus astacus) de Witklauw-rivierkreeft (Austropotamobius pallipes) en de Zoetwaterparelmossel

(Margaritifera margaritifera) (Degerman et al. 2009; Reynolds en Souty-Grosset 2011). Ook in Noord Amerika vinden met enige regelmaat herintroducties plaats van zoetwatermosselen (Haag en Williams 2013), maar is men terughoudend met de introductie van rivierkreeften (met

uitzondering van Phillips et al. 2003; Reynolds en Souty-Grosset 2011). In Europa zijn verder een aantal incidentele herintroducties geweest van wantsen, libellen, haften en steenvliegen (Tabel 1.1). Het succes van deze uitzettingen varieert. Hoeveel niet-gedocumenteerde uitzettingen er per jaar plaatsvinden is moeilijk in te schatten. In ieder geval is er anekdotische (en niet–verifieerbare) informatie over uitzetpogingen van bijvoorbeeld haften. Desalniettemin worden ongewervelden al eeuwen bewust of onbewust met succes geïntroduceerd in aquatische systemen: circa 41 soorten exoten hebben zich permanent gevestigd in de Nederlandse stromende wateren, waarvan zeker de helft lokaal dominant voorkomt (Verdonschot en Verdonschot 2014).

(16)

OBN Ontwikkeling en Beheer Natuurkwaliteit 16 Na het uitzetten van beekmacrofauna zijn er drie momenten waaraan het succes van de herintroductie afgeleid kan worden:

1. Succesvolle vestiging op herintroductielocatie. Het aantreffen van nakomelingen van de geïntroduceerde soort op de uitzetlocatie geeft aan dat de soort zich gevestigd heeft, tenminste op de korte termijn.

2. Vorming van een zichzelf instant houdende populatie. Des te meer generaties er zijn voortgekomen uit de geherintroduceerde populatie, des te sterker is de aanwijzing dat er een levensvatbare populatie is ontstaan die ook op de langere termijn kan standhouden. 3. Uitbreiding van de soort. Het zich vestigen van nieuwe deelpopulaties, eerst in de beek en

later op andere plekken binnen het stroomgebied, geeft aan dat de herintroductie succesvol is.

De voorbeelden uit Tabel 1.1 bereikten ten tijde van documentatie maximaal de tweede situatie (een zichzelf instandhoudende populatie), terwijl veel exoten inmiddels de derde situatie

(uitbreiding) hebben bereikt. Een belangrijke reden hiervoor is welke combinatie van eigenschappen de soort bezit, zoals tolerantie voor milieufactoren, groeisnelheid, tijd tot

reproductie, voedselvoorkeur, vruchtbaarheid enzovoorts. Soorten die worden geherintroduceerd met het argument dat ze in het verleden sterk achteruit gegaan zijn, hebben vaak andere eigenschappen dan soorten die onbewust worden uitgezet; vaak gaat het bij opzettelijke

herintroducties om habitatspecialisten met een relatief lage groeien reproductiesnelheid (Olden et al. 2011). De slagingskans van een herintroductie wordt dan ook voor een belangrijk deel bepaald door de kennis van de autoecologie van soorten in combinatie met de kennis van de (a)biotische factoren op de potentiële herintroductielocaties. Pas wanneer in voldoende mate aan alle eisen die soorten stellen aan hun habitat wordt voldaan, niet alleen op korte termijn maar ook in termen van generaties, is de kans van slagen van een herintroductieproject groot.

1.5 Herintroductie als beekherstelmaatregel

Het uitvoeren van een herintroductie, ongeacht het doel, kan worden onderverdeeld in 4 fasen (Kemp et al. 2003; IUCN/SSC 2013):

 Fase 1: Doelformulering.

 Fase 2: Voorbereiding: soortselectie en toetsing haalbaarheid.  Fase 3: Uitvoering: praktische aspecten.

 Fase 4: Monitoring.

Doelformulering (fase 1) is het startpunt voor elke herintroductie; het staat voorop dat

herintroductie zonder een specifiek en goed onderbouwd doel niet wenselijk is. Het succes van een herintroductie wordt vervolgens voor een belangrijk deel gestuurd door drie factoren. Ten eerste een uitgebreid vooronderzoek naar de autoecologie van de te herintroduceren fauna en de

omstandigheden op de potentiële herintroductielocatie, zodat eventuele knelpunten geïdentificeerd kunnen worden en daarmee de haalbaarheid van het project in beeld komt (fase 2). Ten tweede de manier waarop de herintroductie wordt uitgevoerd (fase 3). Immers kunnen allerlei praktische aspecten leiden tot een verschillende uitkomst. Ten derde de monitoring volgend op de herintroductie (fase 4). Door de ingebrachte populatie(s) te volgen kan eventueel worden bijgestuurd mocht dit noodzakelijk zijn.

1.6 Leeswijzer

In hoofdstuk 2 wordt de eerste fase van een herintroductie van ongewervelden in hersteld beeksystemen behandeld. Hier wordt ook een casus geïntroduceerd, die dient als voorbeeld in de rest van de studie. De voorbereiding (fase 2) wordt besproken aan de hand van een stappenplan in

(17)

hoofdstuk 3. In hoofdstuk 4 worden de praktische aspecten van herintroductie besproken (fase 3) en onderbouwd met de resultaten van experimenteel onderzoek. In hoofdstuk 5 wordt de veld-experimentele herintroductie en de monitoring hiervan (fase 4) besproken. Tenslotte zijn de belangrijkste bevindingen uit de experimenten en het veldwerk samengevat en veralgemeniseerd in een protocol voor het uitzetten van macrofauna (hoofdstuk 6).

(18)

OBN Ontwikkeling en Beheer Natuurkwaliteit 18 Tabel 1.1: Voorbeelden van herintroducties van beekmacrofauna in Europa.

Table 1.1: Examples of reintroductions of stream macroinvertebrates in Europe.

Soort Doel Actie Procedure Succes Locatie Bron

Aquarius najas (Heteroptera) Bestuderen of het gebruik van verschillende aantallen individuen en verschillende bronpopulaties het kolonisatiesucces bevordert Eenmalig gepaarde vrouwtjes uitgezet (2,4,6,8,16 exemplaren, afkomstig van 1 of 2 bronpopulaties) in 90 beken. Dieren gepaard in laboratorium voordat ze werden uitgezet

In 20 van de 90 beken werd levenscyclus succesvol doorlopen. Twee

bronpopulaties en zo veel mogelijk individuen gaf het beste resultaat.

Finland Ahlroth et al. 2003

Coenagrion

mecuriale (Odonata)

Herintroductie in hersteld systeem waar soort recentelijk verdwenen was. Stressor: habitatdegradatie, verstoorde hydrologie en overbegrazing

Beek aangepast aan de hand van eisen soort. 57 individuen uitgezet als pilot, gevolgd door 400v en 100m twee jaar later. Bronpopulatie was de meest genetisch diverse beschikbaar.

Directe transplantatie volwassen dieren van bron- naar doellocatie Succesvolle voortplanting op locatie. Engeland Thompson 2010 Isoperla goertzi (Plecoptera) Herintroductie in hersteld systeem. Stressor was organische belasting (O2), kwaliteit verbeterd 1100 eieren uitgezet in herstelde beek Eieren van in laboratorium gepaarde dieren van 1 locatie.

Niet succesvol, geen exemplaren gevonden in de jaren na herintroductie. Duitsland Rupprecht 2009 Isoperla oxylepis (Plecoptera) Herintroductie in hersteld systeem. Stressor was organische belasting (O2), kwaliteit verbeterd 1300 eieren op 1 plek in herstelde beek Eieren van in laboratorium gepaarde dieren van 1 locatie.

Niet succesvol, geen exemplaren gevonden in de jaren na herintroductie.

Duitsland Rupprecht 2009

(19)

Soort (vervolg) Doel Actie Procedure Succes Locatie Bron

Isoperla grammatica (Plecoptera) Herintroductie in hersteld systeem. Stressor organische belasting (O2), kwaliteit verbeterd 1300 eieren op 1 plek in herstelde beek. 2270 eieren op 6 plekken in andere herstelde beek

Eieren van in laboratorium gepaarde dieren van meerde locaties.

Niet succesvol, geen exemplaren gevonden in de jaren na herintroductie Duitsland Rupprecht 2009 Perla marginata (Plecoptera) Herintroductie in hersteld systeem. Stressor was organische belasting (O2), kwaliteit verbeterd 10.000 eieren en 10 larven uitgezet op 1 locatie Directe transplantatie larven. Eieren van in laboratorium gepaarde dieren van meerdere locaties.

Slechts 1 larve aangetroffen 10 jaar na herintroductie. Dit betekent wel overleving tot 3e_{generatie na} uitzetting. Lage trefkans/marginale populatie? Duitsland Rupprecht 2009 Oligoneuriella rhenata (Ephemeroptera) Herintroductie in hersteld systeem. Stressor was organische belasting (O2), kwaliteit verbeterd

500 larven uitgezet in drie beken. 10.000 eieren op stenen uitgezet in 1 beek

Directe transplantatie larven. Volwassen vrouwtjes gevangen in veld en in laboratorium eieren laten afzetten in bakken met stenen. Stenen met eieren

uitgezet.

Niet succesvol, geen exemplaren gevonden in de jaren na herintroductie Duitsland Rupprecht 2009 Dinocras megacephala (Plecoptera) Herintroductie in hersteld systeem.

? ? Niet succesvol Zwitserland Handschin

1995 Astacus astacus (Decapoda) Herintroductie, reden van verdwijnen onbekend Juveniele en volwassen dieren uitgezet afkomstig van populatie binnen hetzelfde stroomgebied 64 adulten en 507 juvenielen afkomstig van 17 vrouwtjes uitgezet, opgekweekt onder gecontroleerde omstandigheden ? Oostenrijk Sint en Füreder 2004

(20)

Soort (vervolg) Doel Actie Procedure Succes Locatie Bron

Austropotamobius pallipes (Decapoda)

Herintroductie 79 dieren uitgezet 79 dieren gevangen, in quarantaine en vervolgens uitgezet; dieren gemerkt voor individuele herkenning

Deels succesvol, 1 jaar later werden nog dieren

teruggevonden.

Engeland Kemp et al. 2003

Margaritifera margaritifera (Bivalvia)

Herintroductie Enkele tientallen

uitzettingen van mosselen

Directe

verplaatsing of opgekweekte exemplaren

Wisselend, lage overleving, geen voortplanting

Scandinavië Degerman et al. 2009

(21)

2 Doelformulering (fase 1)

2.1 Introductie

Nederland heeft circa 17.000 kilometer beken, waarvan een groot deel niet voldoet aan de

ecologische kwaliteitsdoelen en normen gesteld vanuit de KaderRichtlijn Water (KRW). De kwaliteit laat sterk te wensen over: van de Europese landen neemt Nederland de tweede laatste positie in wat betreft de kwaliteit van de beken en rivieren (EEA 2012). Toch worden al decennia

beektrajecten hersteld. Herstel van beekdalecosystemen betekent het terugbrengen van

ecosystemen naar een toestand die licht afwijkt van de oorspronkelijke of referentietoestand (GET) en daarmee de toestand die voldoet aan de wettelijke kwaliteitseisen en normen van de

KaderRichtlijn Water (KRW), Vogel- en Habitatrichtlijn (VHR) of andere doelen zoals die volgen uit de inrichting van de Ecologische HoofdStructuur (EHS) of provinciale plannen.

Op een groot aantal locaties zijn inmiddels beekherstelmaatregelen genomen, waaronder

hermeandering van de beekloop. Bij veel hermeanderingsprojecten wordt onmiddellijk gedacht aan het bijsturen van morfologische degradatie en onnatuurlijk peilbeheer. Met de implementatie van de KRW zijn dergelijke maatregel(pakketten) in een stroomversnelling gekomen. Echter van veel maatregelen zijn de ecologische effecten nauwelijks onderzocht en van veel al uitgevoerde

projecten zijn de resultaten teleurstellend (Didderen en Verdonschot 2009). Dit verschijnsel is niet typisch Nederlands, ook in geheel Europa en de VS worden vergelijkbare resultaten gevonden (Palmer 2009; Feld et al. 2011). Er zijn verschillende redenen waarom het ecologisch herstel achterblijft. Soms is een project te kleinschalig, zijn niet alle drukfactoren aangepakt of is de hersteltijd nog te kort geweest. Maar bij herstelprojecten waar deze argumenten niet opgaan, blijkt herstel achter te blijven door biologische factoren, zoals het ontbreken van sleutelsoorten,

bereikbaarheid, dispersie- en kolonisatiecapaciteit van de gewenste soorten.

Ongewervelde (semi-)aquatische fauna vervult een belangrijke rol in het functioneren van

beeksystemen. Veel soorten zijn knippers die grof organisch materiaal, de primaire voedselbron in beeksystemen, omzetten in fijn organisch materiaal of opgelost materiaal. Tegelijk staan deze ongewervelden aan de basis van de voedselketen in deze systemen, omdat primaire producenten een veel minder belangrijke rol spelen. De ongewervelde (semi-)aquatische fauna heeft echter een beperkt verspreidingsvermogen. Zo vlogen volwassen kokerjuffers tot 20-40 m vanaf een Deense beek (Sode en Wiberg-Larsen 1993) of 50-1000 m vanaf een Zweedse beek (Svensson 1974). Verschillende auteurs komen tot de conclusie dat het meer dan tientallen jaren gaat duren voordat herstelde beken zelfs met bronpopulaties op circa 8 km opnieuw gekoloniseerd worden (Fuchs & Statzner 1990; Malmqvist et al. 1991). Terugkeer via het water geschiedt alleen in longitudinale richting en vooral vanaf bovenstrooms. Maar ook dit proces gaat maar voor een beperkt aantal soorten op en vereist een goede ecologische kwaliteit over lange afstanden in de beek. Om herstel te versnellen is daarom herintroductie een optie. Temeer daar niet alleen de afstanden tussen beeksystemen groot zijn, maar ook de barrièrewerking als gevolg van landgebruik (bijvoorbeeld akkers of weilanden) sterk is vergroot ten opzichte van de natuurlijke situatie.

2.2 Doelformulering

Herintroductie is in deze studie gedefinieerd als het opzettelijk verplaatsen van organismen binnen het natuurlijk verspreidingsgebied van de soorten. Het belang van deze definitie voor

(22)

waar ze van nature thuishoren. Onder ‘van nature thuishoren’ verstaan we positief kenmerkend of indicatief voor het beektype dat bestudeerd wordt, omdat er geen volledig beeld is van de

levensgemeenschappen voordat de Nederlandse beeksystemen degradeerden (Nijboer et al. 2003). Een andere belangrijke component in deze studie is dat de nadruk ligt op de rol van ongewervelden in het functioneren van het beekecosysteem en niet zozeer op het terugbrengen van soorten. Herintroductie in deze studie moet — in tegenstelling tot klassieke herintroducties waar de vestiging van de soort centraal stond — direct leiden tot herstel of het efficiënter verlopen van ecosysteemfuncties, of indirect bijdragen aan een verbetering van het ecosysteem functioneren via nichesegregatie, facilitatie of het opvullen van ecosysteemfuncties onder wisselende

milieuomstandigheden. De insteek van herintroductie in deze studie is dan ook op associatieniveau. Vanuit het ecosysteem functioneren wordt hierbij gelet op de zogenaamde beek-‘engineers’ (de functionele belangrijke en dominante/abundante soorten), vanuit de biodiversiteitsoptiek op zeldzame(re) soorten en vanuit de beleidsrelevantie op o.a. KRW-indicatoren, Rode Lijstsoorten en aandachtsoorten voor beek en beekdal.

Het doel van deze studie is als volgt geformuleerd:

‘Het ontwikkelen en toetsen van het overbrengen van een ‘associatie’ van beekongewervelden van een ‘bron’-beeksysteem naar een inmiddels abiotisch geschikt en hersteld of nieuw

‘doel’-beeksysteem. Hierbij is het overbrengen niet gericht op het herstellen van een levensgemeenschap van een historische situatie of gewenste referentie maar op het verbeteren van het functioneren van het beeksysteem met een verhoging van de diversiteit aan functionele groepen.’

2.3 Afbakening associatie van beekongewervelden

De rijkdom aan ongewervelden in beekecosystemen ligt in de orde van grootte van duizenden soorten. Echter, gebrek aan autoecologische informatie en een onvolledig beeld van de

verspreiding maakt dat voor deze studie niet de hele levensgemeenschap even geschikt is. Er is daarom gekozen om surrogaatgroepen voor de totale beekmacrofauna te bestuderen, namelijk de haften (Ephemeroptera), steenvliegen (Plecoptera) en kokerjuffers (Trichoptera). De zogenoemde ‘EPT’ zijn belangrijke kwaliteitsindicatoren voor stromende wateren en komen dan ook veelvuldig voor in kwaliteitsindices voor beken. Andere redenen om te kiezen voor deze groepen zijn (Higler 2005, 2008a; Koese 2008, Waringer en Graf 2011; Verdonschot et al. 2012):

 Soortenrijkdom en talrijkheid in beeksystemen.

 Functioneel belangrijk: groot aantal functionele rollen, hoge biomassa, beek-‘engineers’.  Veel autoecologische informatie beschikbaar.

 Relatief veel verspreidingsgegevens beschikbaar, met name vanaf ongeveer jaren 60 van de vorige eeuw.

 Veel kennis over het gedrag en overleving onder laboratoriumomstandigheden.

2.4 Casus: beschrijving van het doelsysteem

Een sterke mate van isolatie is één van de belangrijkste redenen om te kiezen voor herintroductie in plaats van voor het inzetten op herstel van verbindingen. Binnen Nederland speelt dit sterk voor de beken op de Veluwe. Een verstoorde hydrologie (o.a. droogval of lage afvoer) en problemen met de waterkwaliteit in met name de periode 1960-80 zijn belangrijke factoren die op de Veluwe hebben geleid tot het verdwijnen van veel typische beek-ongewervelden. Vaak komen deze typische soorten op dit moment alleen nog voor langs de oostgrens van Nederland, zoals in Twente, Achterhoek en Limburg, of verder oostelijk in Duitsland. Echter, onder de huidige

(23)

OBN Ontwikkeling en Beheer Natuurkwaliteit 23 oostgrens van Nederland waarschijnlijk nihil. De terugkeer van deze soorten is op de korte tot middellange termijn dus onwaarschijnlijk.

Figuur 2.1: De Heelsumse beek ter hoogte van de Kerkweg in Heelsum.

Figure 2.1: The stream Heelsumse beek near the Kerkweg in the village of Heelsum.

De Heelsumse beek, één van de grootste beken van de zuidelijke Veluwe-rand, is gebruikt als doel-systeem (Figuur 2.1). Een belangrijke reden hiervoor is dat er veel bekend is over dit

beeksysteem. Het was een veelgebruikt studieobject voor studenten van de voormalige Landbouwhogeschool (nu Wageningen Universiteit) in Wageningen en is daardoor zeer gedetailleerd bestudeerd. De Heelsumse beek is een sprengenbeek die ontspringt in het natuurgebied de Wolfhezerheide (NM) op de zuidelijke Veluwe. De beek stroomt door een oud smeltwatererosiedal langs het dorp Heelsum en vervolgens door de uiterwaarden om tenslotte uit te monden in de Nederrijn. De bron van de beek en bovenloop, die bestaat uit meerdere sprengen, zijn relatief zuur en voedselarm. Verder stroomafwaarts wordt de beek voedselrijker en minder zuur. In de jaren 70 van de vorige eeuw was het beeksysteem sterk gedegradeerd (van Frankenhuyzen 1974, Kappe et al. 1981). Dit had twee oorzaken: 1.) ongezuiverde lozingen industrieel proceswater van een wasserij en een papierfabriek, 2.) daling waterafvoer door wateronttrekking. In 1979 stopten de ongezuiverde lozingen van de papierfabriek en in 1980 de lozingen van de wasserij. Het systeem was op dat moment sterk organisch en chemisch belast en had een zeer hoge pH (Tabel 2.1). Verder was er benedenstrooms het lozingspunt sprake van thermische verontreiniging (proceswater van 40 °C). In de decennia erna werden nog diverse maatregelen genomen om de waterkwaliteit te verbeteren; ter hoogte van het dorp Heelsum werden enkele rioolwateroverstorten afgekoppeld en het wegwater van de A50, dat eerder vanaf het viaduct in de beek terecht kon komen, is afgekoppeld van de beek via inzijgputten.

Alleen de nitraatbelasting van het systeem bleef onverminderd hoog. Landbouwgebied (en mogelijk een volkstuinencomplex) in combinatie met invang van stikstofverbindingen door de bossen op het Veluwemassief vormen hiervan de bron. Hydrologisch en morfologisch zijn er ook verschillende maatregelen genomen. Ondanks dat de wateronttrekking in het inzijggebied onverminderd doorgaat is de beek het afgelopen decennium meer water gaan voeren. Aanpassingen zoals het

(24)

OBN Ontwikkeling en Beheer Natuurkwaliteit 24 bovenstrooms verondiepen en versmallen van de beek en het uitgraven van sprengen in de bovenloop hebben tot een grotere afvoer geleid. In het verleden liep de beek onder de

papierfabriek door. Nu is de beek om het fabrieksterrein heen geleid. Ook is de onderdoorgang onder de A50 aangepast. De beek krijgt hier meer licht door het plaatsen van roosters.

Morfologische aandachtspunten zijn nog wel de inbedding beek over enkele honderden meters in bitumenasfalt bak na passage rijksweg en het intensief schoningsbeheer, wat structuurvariatie beperkt. De op het moment veelal eenzijdige beschaduwing van de beek is onvoldoende om de waterplantenontwikkeling in de beek te remmen.

Ook faunistisch gezien is de kwaliteit van de beek sterk verbeterd ten opzichte van de jaren 70 (Figuur 2.2, 2.3). De KRW-maatlatscore voor macrofauna is toegenomen en ook individuele metrics die de ecologische kwaliteit van beken aangeven, scoren het laatste decennium over de hele linie beter dan in de gedegradeerde uitgangssituatie. Grote winst is geboekt op de onderdelen rheofilie, saprobie, slib-taxa en kokerjuffer-genera. Nog steeds blijft het aantal haften en steenvliegengenera achter ten opzichte van de referentiesituatie. In Bijlage 1 wordt de metric-analyse verder

toegelicht.

Figuur 2.2: Boxplot (mediaan, 25-75% percentiel) met de EKR voor de macrofauna-maatlat voor R4 van de Heelsumse beek over 3 decennia: jaren 70 (gedegradeerd), jaren 90 (2 decennia herstel) en jaren 00 (3 decennia herstel).

Figure 2.2: Boxplot (median, 25-75% percentile) in which the macroinvertebrate EQR for the WFD Dutch stream type R4 for the stream Heelsumse beek is compared over 3 decades: seventies (degraded), nineties (two decades of restoration) and 2001-2010 (three decades of restoration).

(25)

Tabel 2.1 (volgende pagina): Fysisch-chemische gegevens van de middenloop in november van de laatste decennia (Kappe et al. 1981, WS Vallei en Veluwe).gg: geen gegevens.

Table 2.1 (next page): Fysical-chemical parameters of the middle course in november during the last decades (Kappe et al. 1981, Water board Vallei and Veluwe). gg: no data.

Parameter Jaar 1979 1992 1994 1997 1998 2000 2002 2006 2007 2008 pH 9.8 6.8 6.7 7.7 6.8 7.2 6.5 6.7 7 7.3 Elektrisch geleidend vermogen (μS/cm) 780 437 372 512 287 364 290 301 285 276 Cl-_(mg/L) ₆₀ ₃₉ ₃₈ _{36.1 39.2} ₃₂ ₃₁ ₃₅ ₃₄ ₃₃ O2 (mg/L) 4.2 7.5 9.4 7.8 8.3 6.6 7.2 8.7 10 9 Bodemzuurstofverbruik (mg O2/L) 86 gg gg gg gg gg gg gg gg <2 Kjeldahl-N (mgN/L) 4.3 0.38 0.21 0.39 0.53 0.97 0.25 0.39 0.52 <0.5 NO2-_{(mg N/L)} _6.2 _{0.01 0.01 0.02 0.04} _{0.03 0.04 0.03} _{<0.02 0.02} NO3-_(mgN/L) ₁ ₂₀ _{16.3 21.5 19.43 15} ₁₅ ₂₀ ₁₇ ₁₆ Totaal-P (mgP/L) 2.9 0.04 0.05 0.03 0.04 0.11 0.05 <0.04 0.1 <0.04 SO42- _{30.5 30} ₂₉ _{37.5 37.7} _gg ₃₀ ₃₆ _gg ₃₁

(26)

Figuur 2.3: Gemiddelde metric scores (±1se) van de Heelsumse beek over 3 decennia: jaren 70 (gedegradeerd), jaren 90 (2 decennia herstel) en jaren 00 (3 decennia herstel). Afkortingen metrics: RHEO = rheofilie-index, SALI = saliniteits-index, SAPR = saprobie-index, WPLANT = aandeel waterplanten-preferentie levensgemeenschap, SLIB = aandeel slib-preferentie

levensgemeenschap, TRICH = aantal kokerjuffer (Trichoptera) genera, EPHPLEC = aantal haften (Ephemeroptera) + steenvliegen (Plecoptera) genera. De metric-scores voor de jaren ’70 en ’00 zijn uitgezet in een Amoebe-diagram om de samenhang tussen de metrics weer te geven in relatie tot de status van het beeksysteem.

Figure 2.3: Mean metric scores (±1SE) for the stream Heelsumse beek for three decennia: seventies (degraded), nineties (two decades of restoration) and 2001-2010 (three decades of restoration). Abbreviations: RHEO = rheophily-index, SALI = salinity-index, SAPR = saprobic-index, WPLANT = proportion of phytomacrofauna in the community, SLIB = proportion of silt-inhabitants in the community, TRICH = number of caddisfly (Trichoptera) genera, EPHPLEC = number of mayfly (Ephemeroptera) + stonefly (Plecoptera) genera. The metric-scores for 1971-1980 and 2001-2010 are plotted in the diagram to display the coherence between the individual metrics in relation to the ecological quality of the stream system.

(27)

3 Stappenplan voor onderbouwing en toetsing

haalbaarheid (fase 2)

3.1 Introductie

Nadat het doel geformuleerd is (fase 1) volgt fase 2: de voorbereiding en toetsing van de haalbaarheid van herintroductie. In dit hoofdstuk wordt deze fase stap voor stap besproken en telkens toegelicht aan de hand van de casus. De stappen zijn weergegeven in een tabel (Tabel 3.1) en een stroomschema (Fig. 3.1).

Tabel 3.1: Overzicht van de onderdelen nodig om de haalbaarheid van een herintroductieproject te onderzoeken.

Table 3.1: Overview of the components neccessary to investigate the feasability of a reintroduction project.

Onderdeel Paragraaf Geeft antwoord op de vraag

Selectie van soorten die in aanmerking komen voor herintroductie in een beektraject (stap 1)

1. 3.2 2. Welke soorten zijn op dit moment aanwezig in de doelbeek?

3. Welke soorten zijn niet aanwezig in de doelbeek, maar wel in de regio?

4. Welke soorten karakteristiek voor het beektype waartoe de doelbeek behoort ontbreken?

Selecteren van functioneel belangrijke soorten (stap 2)

5. 3.3 6. Welke ontbrekende soorten zijn de beste keuze voor een eventuele herintroductie?

Autoecologie geselecteerde soorten (stap 3)

7. 3.4 8. Wat hebben deze soorten nodig om hun levenscyclus succesvol te doorlopen?

Toetsen doelsysteem (stap 4)

9. 3.5 Is de doelbeek geschikt voor de gekozen soort? Vaststellen van de huidige

verspreiding soort en selectie bronpopulatie (stap 5)

3.6 Is er een bronpopulatie te vinden die als donor kan dienen zonder dat dit deze populatie negatief beïnvloedt?

Inschatting kans op meeliften ongewenste soorten (stap 6)

3.7 Is er een risico op het verspreiden van exoten wanneer er dieren verplaatst worden van de donorbeek naar de doelbeek?

3.2 Selectie van soorten die in aanmerking komen voor

herintroductie in een beektraject (stap 1)

Stap 1 bestaat uit het vaststellen welke soorten ontbreken in het doel-beeksysteem. Om te bepalen welke soorten het meest van belang zijn, moet eerst worden vastgesteld tot welk watertype of watertypen het doel-beeksysteem gerekend kan worden. Vervolgens kan worden afgeleid welke soorten kenmerkend of indicatief zijn voor het systeem in goede toestand. Hiervoor kunnen bijvoorbeeld de KRW maatlatten voor rivieren (Van der Molen et al. 2012) gebruikt worden.

(28)

Vervolgens moet worden vastgesteld welke van deze kenmerkende soorten nog aanwezig zijn in het beeksysteem, en welke ontbreken. Het is belangrijk ook de omgeving van het doel-beeksysteem in de analyse te betrekken. Voor het afbakenen van de grens van het te bestuderen gebied kan een afstand van maximaal 5 kilometer tussen opeenvolgende beken gebruikt worden, omdat vrijwel alle dispersie van beekorganismen zich binnen deze afstand afspeelt (Sundermann et al. 2011). Het schaalniveau waarop de studie moet plaatsvinden is dus groter dan een beoogd beektraject alleen. In de praktijk komt deze afstand meestal neer op een stroomgebied dat door waterscheidingen geïsoleerd is van andere stroomgebieden (macrofauna dispergeert meestal parallel aan de beek in plaats van loodrecht erop van het water af). Uiteraard is dit een grove maat, omdat bijvoorbeeld trajecten met een slechte waterkwaliteit of obstakels (lange duikers) ook een barrière kunnen vormen, waardoor de effectieve dispersierange in werkelijkheid kleiner kan zijn.

De analyse vraagt om goede verspreidingsgegevens. Deze kunnen worden afgeleid van verspreidingsatlassen voor de desbetreffende soortengroepen en door het bestuderen van

monitoringsgegevens, bijvoorbeeld verzameld door waterbeherende instanties. Soms kan niet goed vooraf worden vastgesteld of een soort nog aanwezig is in de omgeving. Dit kan verschillende oorzaken hebben, bijvoorbeeld doordat:

 De regio niet frequent bemonsterd wordt (tijd) of de dichtheid aan monsterlocaties binnen stroomgebieden te laag is (ruimtelijk).

 De soort of soortgroep moeilijk determineerbaar is, waardoor deze relatief vaak ‘gemist’ wordt in monsters. Een soort kan over het hoofd worden gezien, letterlijk bij uitzoeken of wanneer gedetermineerd als andere soort, of genoteerd op een hoger taxonomisch niveau.  Het stroomgebied grensoverschrijdend is. Wat betreft ongewervelden is Nederland een

relatief goed onderzocht land ten opzichte van andere Europese landen.

In het ideale geval is er een beeld van het historisch voorkomen van de macrofauna. Toch is een complete reconstructie maken van de macrofaunalevensgemeenschappen uit het verleden niet goed mogelijk, omdat gegevens schaars zijn en vaak sterk anekdotisch van karakter (Nijboer et al. 2003). Maar weinig mensen hielden zich in het verleden bezig met het bestuderen van macrofauna en goede determinatieliteratuur was amper beschikbaar (Nijboer et al. 2003; Higler 2008b). Terwijl de mogelijkheden om soorten op naam te brengen groter werden in de tweede helft van de 20ste eeuw en meer mensen zich gingen bezighouden met aquatische ecologie (grofweg vanaf de jaren 1960, vanaf de jaren 1980 startte de routinematige monitoring door waterbeheerders) nam ook de degradatie van beeksystemen grote vormen aan. Hierdoor zijn veel soorten teruggedrongen in hun verspreiding naar weinig aangetaste bovenloopjes of zijn waarschijnlijk zelfs helemaal verdwenen voordat ze überhaupt opgemerkt zijn. Een beter beeld van de oorspronkelijke levensgemeenschap kan dan ook gekregen worden door de samenstelling van de kenmerkende fauna voor het beektype te bekijken, omdat dit een beeld geeft van de macrofauna-levensgemeenschap van de beek in goede of bijna-natuurlijke toestand. Deze referenties zijn niet alleen gebaseerd op het voorkomen binnen Nederland, waar al lange tijd geen bijna-natuurlijke systemen meer te vinden zijn, maar ook op situaties in het buitenland. In Polen zijn bijvoorbeeld nog steeds situaties te vinden die de omstandigheden in Nederland in het verleden benaderen.

Voorbeeld stap 1

De soortenpoule voor de Heelsumse beek is bepaald op basis van de voor de soortgroepen beschikbare verspreidingsgegevens. Hierbij is niet alleen gekeken naar de beek zelf, maar ook de andere beken in het zuid-Veluwe systeem; langs de zuidelijke Veluwerand ligt namelijk een serie beken, die allemaal minder dan 5 kilometer van elkaar gescheiden zijn (de grenswaarde van het zoekgebied is overgenomen uit Sundermann et al., 2011) (Fig. 3.2). De Heelsumse beek is een voorbeeld van de KRW-beektypen R4 en R5 (benedenstrooms). Uit de vastgestelde soortenpoule is een selectie gemaakt van soorten die positief kenmerkend zijn voor de beektypen die bij het doelsysteem horen. Vervolgens is bekeken welke kenmerkende soorten recentelijk, in het verleden en nooit zijn waargenomen in het gebied (Tabel 3.2).

(29)

Figuur 3.1: Stappenplan ter

voorbereiding van het introduceren van macrofauna in een hersteld

beeksysteem.

Figure 3.1: Roadmap for the procedure to select suitable species and to assess the feasibility of reintroduction for the selected species when reintroducting macroinvertebrates in a restored stream.

(30)

Tabel 3.2: Kenmerkende soorten haften, steenvliegen en kokerjuffers voor de KRW-beektypen R4-R5 (+). 2: waargenomen op de zuid-Veluwe na 1980, 1: alleen voor 1980 waargenomen, 0: niet waargenomen.

Table 3.2: Characteristic species of mayflies, stoneflies and caddisflies for the WFD Dutch stream types R4 and R5 (+). 2. Recorded on the south Veluwe after 1980, 1. only recorded before 1980 , 0. not recorded in the area studied.

Soort

Waargenomen

Zuid- veluwe Kenmerkend voor KRW-type

R04 R05 Trichoptera1 Beraeodes minutus 2 + + Hydropsyche angustipennis 2 + + Adicella reducta 2 + + Limnephilus extricatus 2 + + Anabolia nervosa 2 + + Micropterna sequax 2 + + Tinodes assimilis 2 + + Notidobia ciliaris 2 + + Goera pilosa 2 + + Silo nigricornis 2 + + Beraea maurus 2 + Beraea pullata 2 + Agapetus fuscipes 2 + Hydropsyche contubernalis 2 + Oxyethira sp. 2 + Athripsodes cinereus 2 + Mystacides azureus 2 + Ceraclea senilis 2 + Glyphotaelius pellucidus 2 + Limnephilus lunatus 2 + Chaetopteryx villosa 2 + Potamophylax rotundipennis 2 + Halesus radiatus 2 + Enoicyla pusilla 2 + Micropterna lateralis 2 + Molanna angustata 2 + Wormaldia subnigra 2 + Cyrnus trimaculatus 2 + Plectrocnemia conspersa 2 + Polycentropus irroratus 2 + Lype phaeopa 2 + Psychomyia pusilla 2 + Tinodes waeneri 2 + Crunoecia irrorata 2 + Sericostoma personatum 2 + Trichostegia minor 2 +

(31)

Soort [vervolg] Waargenomen Zuid- veluwe

Kenmerkend voor KRW-type

R04 R05 Stenophylax permistus 2 + Hydropsyche pellucidula 1 + + Limnephilus centralis 1 + + Polycentropus flavomaculatus 1 + + Hydropsyche exocellata 1 + Cheumatopsyche lepida 1 + Hydroptila sparsa 1 + Ylodes simulans 1 + Ceraclea dissimilis 1 + Ceraclea nigronervosa 1 + Apatania fimbriata 1 + Limnephilus bipunctatus 1 + Limnephilus griseus 1 + Limnephilus stigma 1 + Oligostomis reticulata 1 + Neureclipsis bimaculata 1 + Tinodes pallidulus 1 + Ecnomus tenellus 1 + Lepidostoma hirtum 1 + Hydropsyche saxonica 0 + + Ithytrichia lamellaris 0 + + Ironoquia dubia 0 + + Limnephilus elegans 0 + + Limnephilus fuscicornis 0 + + Potamophylax cingulatus 0 + + Halesus digitatus 0 + + Tinodes unicolor 0 + + Lepidostoma basale 0 + + Hydropsyche fulvipes 0 + Hydropsyche siltalai 0 + Hydroptila cornuta 0 + Ptilocolepus granulatus 0 + Athripsodes albifrons 0 + Ceraclea fulva 0 + Drusus annulatus 0 + Grammotaulius submaculatus 0 + Limnephilus binotatus 0 + Limnephilus subcentralis 0 + Rhadicoleptus alpestris 0 + Potamophylax latipennis 0 + Potamophylax luctuosus 0 + Wormaldia occipitalis 0 +

(32)

Soort [vervolg]

Waargenomen

Zuid- veluwe Kenmerkend voor KRW-type

R04 R05 Rhyacophila fasciata 0 + Brachycentrus subnubilus 0 + Plecoptera2 Nemoura avicularis 2 + + Nemoura cinerea 2 + Nemurella pictetii 2 + + Nemoura dubitans 1 + + Taeniopteryx nebulosa 1 + Protonemura meyeri 1 + Isoperla grammatica 1 + Leuctra fusca 0† + + Leuctra nigra 0† + + Amphinemura standfussi 0 + + Amphinemura sulcicollis 0 + + Nemoura marginata 0 + Ephemeroptera3 Siphlonurus aestivalis 1 + + Siphlonurus armatus 0 + + Siphlonurus lacustris 0 + Baetis buceratus 0 + Baetis fuscatus 1 + Baetis niger 0 + + Baetis rhodani 1 + Baetis vernus 2 + Baetis tracheatus 0 + Baetis digitatus 0 + Centroptilum luteolum 2 + Cloeon dipterum 2 + + Cloeon simile 2 + Procloeon bifidum 0 + + Rhithrogena semicolorata 0 + + Heptagenia flava 0 + Heptagenia sulphurea 1 + Kageronia fuscogrisea 0 + Habrophlebia fusca 0 + Leptophlebia marginata 0 + + Ephemera danica 0 + + Ephemera vulgata 0 + Caenis horaria 2 + + Caenis pseudorivulorum 0 +